吳昌淦，逄 勇,2，陳志琦，孫 凡

(1.河海大學(xué)環(huán)境學(xué)院，南京 210098；2.河海大學(xué) 淺水湖泊綜合治理與資源開發(fā)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，南京 210098)

引 言

長江經(jīng)濟(jì)帶是我國最為重要的工業(yè)走廊之一，也是我國綜合實(shí)力最強(qiáng)、戰(zhàn)略支撐作用最大的區(qū)域[1]。長江作為長江經(jīng)濟(jì)帶的紐帶，在我國經(jīng)濟(jì)發(fā)展中更是有著舉足輕重的地位。長江沿岸以鋼鐵、煉油、化工等產(chǎn)業(yè)為主，企業(yè)密集，人口眾多。根據(jù)2017年長江水利委員會(huì)最新核查成果，長江流域現(xiàn)有規(guī)模以上入河排污口6 092個(gè)，入河廢污水量約353.2億m3[2]。并且隨著長江流域水資源和水能資源開發(fā)利用程度不斷提高，生態(tài)環(huán)境保護(hù)的壓力進(jìn)一步增大[3]。而依法開展入河排污口設(shè)置論證工作，是保護(hù)水資源，落實(shí)科學(xué)發(fā)展觀的重要手段[4]。因此在滿足環(huán)境保護(hù)目標(biāo)要求的前提下，分析排污口廢水排放對水環(huán)境的影響，優(yōu)化排污口設(shè)置方案，對流域水環(huán)境保護(hù)具有重要意義[5]。

目前針對入河污染物排放影響的研究一般采用數(shù)值模擬軟件，其中運(yùn)用較為廣泛的商業(yè)模型軟件有Mike系列、EFDC、Delft-3D系列等[6]。MIKE 21模型能很好地結(jié)合水動(dòng)力計(jì)算和污染物遷移計(jì)算，同時(shí)能夠?qū)崿F(xiàn)數(shù)據(jù)前處理、計(jì)算結(jié)果顯示等功能，可信程度較高[7]。本文采用MIKE 21模型中的水動(dòng)力模塊和對流擴(kuò)散模塊，建立了長江馬鞍山-高橋段二維非穩(wěn)態(tài)水量水質(zhì)模型，模擬不同排污方式下江山制藥廠尾水中COD、NH3-N和TP等主要污染物在長江中的擴(kuò)散、分布情況，并分析其對長江水環(huán)境的影響情況，為該排污口優(yōu)化設(shè)置提供科學(xué)依據(jù)。

1 研究區(qū)域概況

帝斯曼江山制藥(江蘇)有限公司，位于泰州靖江市，專業(yè)從事VC及其系列產(chǎn)品的研發(fā)、生產(chǎn)和銷售，其VC年生產(chǎn)能力為2萬噸[8]。該公司污水處理站廢水排放量為8 200 m3/d，污水由廠區(qū)工業(yè)生產(chǎn)廢水以及少量生活污水組成。

江山制藥廠現(xiàn)入河排污口位于環(huán)城南路北側(cè)距長江7 km的九圩港(封閉段)左岸，排污口坐標(biāo)：120°15′54″ E，32°0′4″ N，尾水通過壓力管道輸送至九圩港排放；擬設(shè)入河排污口位于新洲路與人民南路交叉路口北側(cè)，距長江九圩港閘上游4.2 km的九圩港(敞開段)右岸，坐標(biāo)：120°15′44.72″ E，31°59′6.06″ N，尾水通過壓力管道和中間提升泵站輸送至九圩港排放。尾水排入九圩港后，最終均匯入長江靖江下六圩小橋閘工業(yè)、農(nóng)業(yè)用水區(qū)。

根據(jù)收集資料及現(xiàn)場勘查情況，確定論證水域內(nèi)水環(huán)境保護(hù)目標(biāo)共3個(gè)，為排污口下游的九圩港入江斷面、十圩港港口-長江斷面以及靖江市自來水公司飲用水取水口。研究區(qū)域概況及水環(huán)境保護(hù)目標(biāo)位置見圖1，保護(hù)目標(biāo)基本情況見表1。

圖1 研究區(qū)域概況圖Fig.1 Overview of the study area

表1 論證范圍內(nèi)水環(huán)境保護(hù)目標(biāo)基本情況統(tǒng)計(jì)Tab.1 Water quality protection targets within the argumentation scope

2 研究方法

2.1 水動(dòng)力模型基本方程

笛卡爾坐標(biāo)系下的二維水動(dòng)力控制方程是基于三向不可壓縮和Reynolds值均布的Navier- Stokes方程，并服從于Boussinesq假定和靜水壓力的假設(shè)。平均方程沿水深方向積分的連續(xù)方程和動(dòng)量方程，可用如下方程表示[9]：

連續(xù)方程：

動(dòng)量方程：

(2)

(3)

公式1～3中：t為時(shí)間；x，y為橫縱坐標(biāo)；h=η+d為總水深=水位+靜水深；u、v分別為x、y方向上的速度分量；f是哥氏力系數(shù)；ρ為水的密度；s為源項(xiàng)；Sxx、Sxy、Syy、為輻射應(yīng)力分量。

2.2 水質(zhì)模型基本方程

水質(zhì)模型方程是以質(zhì)量平衡方程為基礎(chǔ)的，采用垂向平均的二維水質(zhì)模型，二維水質(zhì)輸移方程為：

+KiCi

(4)

公式4中：Ci為污染物濃度；u、v分別為x、y方向上的流速分量；Ex、Ey分別為x、y向上的擴(kuò)散系數(shù)；Ki為污染物降解系數(shù)。

3 模型構(gòu)建及模擬分析

3.1 水環(huán)境數(shù)學(xué)模型構(gòu)建

3.1.1 模型計(jì)算范圍及計(jì)算條件

3.1.1.1 模型計(jì)算范圍。本文構(gòu)建了長江馬鞍山-高橋段二維非穩(wěn)態(tài)水量水質(zhì)模型。該模型的高程數(shù)據(jù)提取自南京至堡鎮(zhèn)的長江地形圖、馬鞍山至南京航道地形圖中的實(shí)際地形數(shù)據(jù)。在模型計(jì)算時(shí)，將模型劃分為三角形網(wǎng)格，平均網(wǎng)格邊長約300 m，共劃分網(wǎng)格總數(shù)42 991個(gè)。模型計(jì)算時(shí)間步長為t=300 s，計(jì)算總時(shí)長為30 d。模型計(jì)算范圍及地形見圖2。

圖2 模型計(jì)算范圍及地形圖Fig.2 Calculation scope and topographic map of the model

3.1.1.2 邊界水文條件。結(jié)合現(xiàn)有的長江口潮汐特征，取90%水文保證率作為長江模型計(jì)算的邊界水文條件。模型中上邊界的水文資料來源于水文年鑒中大通站2015年12月逐日的平均流量，下邊界的水文資料來源于水文年鑒中江陰站2015年12月的水位資料；初始水位設(shè)定為2.5m，該數(shù)據(jù)取自水文年鑒資料平均水位；初始時(shí)刻的流速設(shè)定為0。

3.1.1.3 水質(zhì)邊界條件。模型邊界初始濃度根據(jù)《江蘇省地表水(環(huán)境)功能區(qū)劃》(蘇政復(fù)〔2003〕29號(hào))中長江水質(zhì)目標(biāo)設(shè)為Ⅱ類，即COD、氨氮和總磷分別取15mg/L、0.5 mg/L和0.1 mg/L。

3.1.2 模型率定驗(yàn)證

3.1.2.1 水動(dòng)力參數(shù)率定

在設(shè)計(jì)水文條件下，選取南京站、鎮(zhèn)江(二)站、江陰站和徐六涇(二)站2015年10月15日～22日水文站的感潮水位數(shù)據(jù)，進(jìn)行水動(dòng)力參數(shù)率定。各站點(diǎn)水位計(jì)算結(jié)果與實(shí)測值對比見圖3。

圖3 各站點(diǎn)水位計(jì)算值與實(shí)測值對比圖Fig.3 Comparison diagram of calculated and measured water level values at each station

根據(jù)率定得出長江河道主槽糙率為0.01～0.02；風(fēng)拖曳系數(shù)的范圍為0.001～0.0015。根據(jù)對比，模型計(jì)算結(jié)果水位最小偏差7.8%，平均偏差11.3%，因此本次所建模型能夠較好的適用于計(jì)算區(qū)域的水動(dòng)力模擬。

3.1.2.2 水質(zhì)參數(shù)率定

模型采用2015年10月17日～19日在張家港、洪港、浪港和瀏河水源地的COD、氨氮、總磷同步監(jiān)測數(shù)據(jù)進(jìn)行參數(shù)率定。此4個(gè)水源地皆在長江上，處于鎮(zhèn)江(二)站與徐六涇站之間，涵蓋研究區(qū)域河段，因此能較好地模擬該段長江的水質(zhì)。率定得到模型橫向擴(kuò)散系數(shù)是0.6 m2/s，縱向擴(kuò)散系數(shù)是120～60 m2/s，COD降解系數(shù)為0.2 d-1，氨氮降解系數(shù)為0.15 d-1，總磷降解系數(shù)為0.06 d-1。根據(jù)率定結(jié)果可知，COD平均偏差3.86%，氨氮平均偏差20.06%，總磷平均偏差18.15%。各斷面水質(zhì)計(jì)算結(jié)果與實(shí)測值對比見圖4。

圖4 斷面水質(zhì)計(jì)算值與實(shí)測值對比圖Fig.4 Comparison of calculated and measured water quality values of each section

3.2 模型計(jì)算方案

在設(shè)計(jì)水文條件和水質(zhì)邊界條件下，以現(xiàn)排污口正常排放、擬設(shè)排污口正常排放和擬設(shè)排污口事故排放時(shí)九圩港入江口水質(zhì)為污染源，通過已建立的長江水環(huán)境數(shù)學(xué)模型，分析江山制藥廠分別通過現(xiàn)排污口、擬設(shè)排污口排污時(shí)對長江水質(zhì)造成的影響。

3.2.1 預(yù)測因子

根據(jù)水污染物排放識(shí)別的變化情況及納污水體水質(zhì)控制因子，確定水環(huán)境影響預(yù)測因子為：COD、氨氮、總磷和全鹽量。

3.2.2 預(yù)測時(shí)段

江山制藥廠運(yùn)營期，分別對現(xiàn)排污口正常排放、擬設(shè)排污口正常排放和擬設(shè)排污口事故排放進(jìn)行水環(huán)境影響預(yù)測。

3.2.3 模擬條件

江山制藥廠現(xiàn)排污口、擬設(shè)排污口污水排放方式均為連續(xù)均勻排放，廢水均由入河排污口排入九圩港(九圩港流量約0.31m3/s)，最終匯入長江。

設(shè)計(jì)水文條件：結(jié)合現(xiàn)有的長江口潮汐特征，取90%水文保證率作為長江模型計(jì)算的邊界水文條件。

水質(zhì)邊界條件：COD、氨氮和總磷均取0 mg/L；全鹽量在《農(nóng)田灌溉水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)》(GB5084-2005)中非鹽堿地要求為1 000 mg/L，由于九圩港和長江水中有機(jī)物質(zhì)含量比較少，可用溶解性總固體的含量來近似地表示水中的含鹽量，而《生活飲用水衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》(GB5749-2006)中溶解性總固體限值為1 000 mg/L，故全鹽量邊界條件取1 000 mg/L。

3.2.4 預(yù)測方案

工況1：現(xiàn)排污口正常排放，排放規(guī)模為8 200 m3/d，出水水質(zhì)執(zhí)行《發(fā)酵類制藥工業(yè)水污染排放標(biāo)準(zhǔn)》(GB21903-2008)中表2新建企業(yè)水污染物排放標(biāo)準(zhǔn)。

工況2：擬設(shè)排污口正常排放，排放規(guī)模為8 200 m3/d，出水水質(zhì)執(zhí)行《發(fā)酵類制藥工業(yè)水污染排放標(biāo)準(zhǔn)》(GB21903-2008)中表3水污染物排放標(biāo)準(zhǔn)。

工況3：擬設(shè)排污口事故排放，排放規(guī)模為8 200 m3/d，出水水質(zhì)綜合考慮江山制藥廠廢水量、進(jìn)水濃度、廢水處理效率和事故池調(diào)節(jié)能力。

該工況下九圩港入江口的水質(zhì)濃度可在不考慮九圩港其他入河量的情況下，根據(jù)現(xiàn)排污口正常排放時(shí)排水量及出水水質(zhì)，通過一維穩(wěn)態(tài)水質(zhì)模型計(jì)算得。各工況預(yù)測條件及污染物排放濃度見表2。

表2 預(yù)測方案及污染物源強(qiáng)信息表Tab.2 Prediction scheme and pollutant source intensity information (mg/L)

3.3 模擬結(jié)果分析

采用MIKE 21模型對3種工況進(jìn)行模擬，長江現(xiàn)狀本底值參考2015年長江靖江段逐月監(jiān)測值的年均值：COD濃度<10mg /L、氨氮濃度為0.28 mg /L、總磷濃度為0.077 mg /L。各工況下九圩港入江口污染物COD、氨氮、總磷擴(kuò)散影響情況見表3～4，預(yù)測影響范圍見圖5～8。

表3 各工況下九圩港入江口污染物預(yù)測影響距離表Tab.3 Impact distance of pollutants predicted at Jiuwei Port inlet under various working conditions (m)

表4 各工況下九圩港入江口污染物預(yù)測濃度最大增量表Tab.4 The scale of maximum increase of predicted pollutant concentration at Jiuwei Port inlet under various working conditions (mg/L)

圖5 工況1 COD、氨氮、總磷濃度增量影響范圍Fig.5 Influence range of COD,ammonia nitrogen and total phosphorus concentration increment in working condition 1

圖6 工況2 COD、氨氮、總磷濃度增量影響范圍Fig.6 Influence range of COD,ammonia nitrogen and total phosphorus concentration increment in working condition 2

圖7 工況3 COD、氨氮、總磷濃度增量影響計(jì)算結(jié)果Fig.7 Influence range of COD,ammonia nitrogen and total phosphorus concentration increment in working condition 3

圖8 全鹽量濃度影響范圍Fig.8 Influence range of total salt concentration

工況1條件下，江山制藥廠尾水經(jīng)現(xiàn)排污口排入九圩港封閉段，出水執(zhí)行舊排放標(biāo)準(zhǔn)，排污口正常運(yùn)行，尾水最終匯入長江。COD、氨氮、總磷橫向擴(kuò)散影響距離為844～1 294 m，縱向擴(kuò)散影響距離為476～730 m，各污染物濃度增量疊加長江本底值后均未超過地表水Ⅱ類標(biāo)準(zhǔn)限值。

工況2條件下，江山制藥廠尾水經(jīng)擬設(shè)排污口排入九圩港敞開段，出水執(zhí)行新排放標(biāo)準(zhǔn)，排污口正常運(yùn)行，尾水最終匯入長江。COD、氨氮、總磷橫向擴(kuò)散影響距離為759～1 259 m，縱向擴(kuò)散影響距離為418～700 m，各污染物濃度增量疊加長江本底值后均未超過地表水Ⅱ類標(biāo)準(zhǔn)限值。

工況3條件下，江山制藥廠尾水經(jīng)擬設(shè)排污口排放，考慮污水處理站出現(xiàn)異常，污水處理效率極低，尾水最終匯入長江。COD、氨氮、總磷橫向擴(kuò)散影響距離為819～1 376 m，縱向擴(kuò)散影響距離為452～738 m，各污染物濃度增量疊加長江本底值后均未超過地表水Ⅱ類標(biāo)準(zhǔn)限值。

由于全鹽量在水體中只會(huì)稀釋，不會(huì)降解，故在現(xiàn)排污口排放和擬設(shè)排污口排放時(shí)，九圩港入江口全鹽量濃度均為4 414.63 mg/L。根據(jù)模型預(yù)測結(jié)果其橫向擴(kuò)散影響距離為1 475 m，縱向擴(kuò)散影響距離為738 m，最大濃度增量為12 mg/L。

對比模擬結(jié)果可知，江山制藥廠擬設(shè)排污口正常排放時(shí)，水污染物排放濃度最低，對九圩港入江斷面的水質(zhì)影響最小；江山擬設(shè)排污口正常排放時(shí)對長江的影響范圍也最?。桓鞴r下所有污染物中全鹽量的污染帶長度最大，為1 475 m；九圩港入江口距上游長江(靖江市)重要濕地1.8 km，距下游長江(靖江市)重要濕地及十圩港港口-長江保護(hù)斷面為2.6 km，距下游靖江市自來水公司取水口為7.5 km，因此論證水域范圍內(nèi)環(huán)境保護(hù)目標(biāo)均在污染物濃度最大超標(biāo)范圍之外，江山制藥廠尾水排放均不會(huì)對其造成不利影響。

4 結(jié) 論

本文通過江山制藥廠污水處理站入河排污口設(shè)置對長江水環(huán)境影響的研究，主要得出如下結(jié)論。

4.1 江山擬設(shè)排污口污染物排放濃度較現(xiàn)排污口低，尾水經(jīng)九圩港的緩沖、削減作用后進(jìn)入長江，對九圩港入江斷面水質(zhì)的影響較現(xiàn)排污口排污更小，并且對該斷面水質(zhì)有改善作用，經(jīng)計(jì)算COD、NH3-N和TP的改善率分別為29.0%、70.5%和29.7%。

4.2 根據(jù)模型模擬結(jié)果，江山擬設(shè)排污口正常排放時(shí)各類污染物的污染帶長度較于現(xiàn)排污口正常排放時(shí)各類污染物的污染帶長度短，即擬設(shè)排污口設(shè)置對長江水質(zhì)有改善作用。另外論證水域范圍內(nèi)長江敏感目標(biāo)均在污染物濃度最大超標(biāo)范圍之外，尾水正常排放和事故排放時(shí)均不會(huì)對其造成不利影響。本文所建立的長江MIKE 21模型能較真實(shí)地反映污染擴(kuò)散情況，結(jié)果可為長江流域排污口優(yōu)化設(shè)置起到一定借鑒作用，也能為長江泰州段水環(huán)境管理提供依據(jù)。